以脱水污泥为接种污泥促进好氧污泥颗粒化

王良杰,湛含辉,孙 璨 (中国矿业大学环境与测绘学院,江苏 徐州 221116)

以脱水污泥为接种污泥促进好氧污泥颗粒化

王良杰,湛含辉*,孙 璨 (中国矿业大学环境与测绘学院,江苏 徐州 221116)

以脱水造粒形成的物理颗粒污泥为接种污泥,明显提高了好氧污泥颗粒化速度.研究结果表明： 在第 20d,接种物理颗粒污泥的 R2中 90%以上的污泥粒径即大于 0.2mm,而接种絮状污泥的 R1中只有 26.7%.颗粒化过程中,接种物理颗粒污泥的 R2中 SVI始终小于80mL/g沉降性能良好,第25d时污泥浓度为6300mg/L,而R1为3200mg/L.脱水过程未对污泥活性造成明显影响,培养期间两者COD去除率均大于90%,但培养后期R2中TN的去除率约为70%,明显优于R1的55%,其主要原因为R2中的污泥粒径大于R1.经过5d的曝气剪切后仍有39.8%的物理颗粒污泥大于0.2mm, 为颗粒化提供了大量诱导核,同时物理颗粒污泥内部营养传输孔道的形成与EPS的內源消化和反硝化产气有关.

好氧颗粒化；物理颗粒污泥；诱导核；EPS内源消化

污泥颗粒化技术具有剩余污泥排放量少,对污泥沉降系统要求低,可在高容积负荷下降解高浓度有机废水,所需占地面积小,能实现同时硝化反硝化等特点,因而在污水处理工艺中受到普遍关注[1-3].

但好氧颗粒污泥的形成过程复杂,影响因素多.近年来,有大量关于促进好氧污泥颗粒化的研究.Liu等[4]根据多种颗粒化模型,提出污泥颗粒化可分为四个过程,包括：微生物与微生物或非生物颗粒接触;在物理化学作用力(范德华力静电力,疏水作用)下发生稳定附着;在微生物作用下发生不可逆附着;在水力作用下成形.微生物表面多由胞外聚合物(EPS)包裹,其桥联黏结作用对于形成不可逆的附着有重要作用[5-8],但胞外聚合物表面因带负电荷,会形成壁垒(双电层,水化膜)阻碍EPS的桥联粘结作用,即阻碍有效碰撞的发生.为增加有效碰撞,可采用添加多价金属离子,如Ca2+、Al3+和Fe3+等,中和EPS表面的负电荷,减弱双电层和降低水化膜来促进颗粒化[9-12];提高曝气剪切力或反应器高径比,可增加污泥动量来克服壁垒(双电层,水化膜),可增大污泥间的碰

撞几率[13-15].

而通过污泥脱水可让污泥紧密接触,直接克服双电层斥力,挤压水化膜,使EPS相互交错充分发挥其桥联粘结作用,同时脱水污泥可作为诱导核促进颗粒化.韩丰波以厌氧脱水污泥作为接种污泥快速培养出了生物活性良好的厌氧颗粒污泥[16],但污泥颗粒化不是简单的颗粒聚团,涉及到复杂的生物作用,脱水后形成的颗粒并不是真正的颗粒污泥.本研究以新鲜好氧脱水污泥为接种污泥来促进好氧污泥颗粒化,通过粒径分布、颗粒形态及活性、污泥浓度及沉降性来判断其颗粒化效果.

1 材料与方法

1.1 接种污泥预处理

接种污泥取自徐州某污水处理站A/A/O工艺段好氧池污泥,过100目筛去除丝状和大颗粒物后,作为试验所用污泥.本试验研究以脱水污泥为接种污泥来促进好氧污泥颗粒化,图1为其脱水造粒过程.脱水污泥泥饼经筛网(孔径 1.5mm)切割造粒后,称其为物理颗粒污泥,含水率为81%.

图1 脱水造粒过程Fig.1 The pretreatment process of seed sludge

1.2 实验装置及运行

设置两组SBR(R1、R2)培养好氧颗粒污泥,柱高45cm,内径8cm,有效容积2.0L.R1接种絮状污泥,R2接种物理颗粒污泥,起始污泥浓度约3000mg/L.每个运行周期为 4h,包括 5min 的进水,3～8min的沉淀和 5min 出水,剩余时间为曝气降解时间.进水和出水由蠕动泵完成,曝气量为 2L/min.进水为模拟废水,由 CH3COONa, NH4Cl, KH2PO4和自来水配制而成,表1为详细参数.

表1 进水水质变化Table 1 The change of influent water

1.3 检测分析

粒径分布：湿式筛分法[17];完整系数：采用Tay等采用的方法[18];MLSS：重量法;COD：重铬酸钾法( GB11914-89);TN：碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法( GB11894-89);微生物相观察：数码相机及扫描电镜;污泥中EPS的提取采用热提取法,多糖和蛋白质的测定分别采用蒽酮法和修正的Lowry[19].

2 结果与讨论

2.1 粒径与形态变化

粒径大于0.2mm的污泥可称为好氧颗粒污泥[20],判断好氧污泥实现颗粒化的方法,常用的有两个：一是 90%以上的污泥颗粒径大于0.2mm[21];二是SVI5/SVI30＞0.9[13],在此以前者为判断依据,由图2可知,以物理颗粒污泥为接种污泥,可在短时间内实现好氧污泥颗粒化,第 15d, R2中粒径大于 0.2mm的颗粒已经达到 85.5%,而在第20d超过了90%,实现了好氧污泥快速颗粒化;而接种絮状污泥的 R1,颗粒化速度缓慢,一直到第20d粒径大于0.2mm的只为26.7%.但在20～30d的范围内,R1中的污泥粒径增长显著,到第30d时,有85%左右的污泥粒径大于0.2mm,基本实现颗粒化;R2中的颗粒污泥总量未发生明显变化,但大于 1.5mm的颗粒污泥量,有明显增加,说明经过长时间培养R1中污泥的粒径逐步接近R2.R2接种的物理颗粒污泥初始粒径为 1.5mm左右,到第5d时污泥粒径全部小于1.5m,且只有39.8%的污泥粒径大于 0.2mm,说明在曝气剪切作用下,物理颗粒污泥破碎为絮体和小粒径物理颗粒污泥.而到第10d时,虽然未出现大于1.5mm的颗粒,但此时粒径大于0.2mm的污泥升到70%以上,而R1中只有10%左右,意味着破碎的物理颗粒污泥作为良好的诱导核供微生物附着生长,

加快污泥颗粒化.这与添加成熟好氧颗粒污泥促进颗粒化相似[21-22],两者本身都为污泥聚集体,作为诱导核有很好的生物附着性.

图2 粒径分布Fig.2 Particulars size distribution

表2 好氧颗粒污泥特性Table 2 Characteristics of granules in two reactors

以物理颗粒污泥为接种污泥培养出的好氧颗粒污泥结接构密实,沉降性能良好.由表2可知,在15d和30d时,其与正常培养的好氧颗粒污泥的完整系数和含水率相近,但沉降速度差别明显,主要是因为R2中的污泥颗粒粒径大,而R1中的颗粒污泥随着粒径的增加,其含水率有明显的降低,完整系数有所提高.说明以物理颗粒污泥接种培养出的好氧颗粒污泥与正常培养出的好氧颗粒污泥,物理性质相似.

由图3可清晰地观察到,物理颗粒污泥在颗粒化中经历了一个特殊地变化过程.图 3(a)为物理颗粒污泥初始形态,其颜色深;第5d时,颗粒破碎,颜色变浅;第 10d时,颜色进一步变浅,并出现大量颗粒污泥,其颜色明亮;第15d时,物理颗粒污泥消失,颗粒状污泥全部为颜色明亮的污泥.特别是在第 10d,部分颗粒状污泥出现一半颜色深一般颜色明亮的状态,说明物理颗粒污泥作为诱导核时,是有活性的诱导核,除了供微生物附着外,其自身也在经历一个过程转变为成熟颗粒污泥.

图3 颗粒化过程中物理颗粒污泥形态变化Fig.3 Morphologic change of physical granular sludge

2.2 沉降性与污泥浓度

图4 SVI变化趋势Fig.4 SVI profile

由图4可知,接种物理颗粒污泥的R2可在颗粒化过程中一直保持较好的沉降性,其沉降性能一直优于R1,运行期间R1中的最高SVI为165mL/g,而R2为78mL/g,运行末期R1的SVI为50mL/g左右,R2约为90mL/g.运行初期,沉淀时间较长为 8min,此时污泥增长速度大于污泥流失速度,污泥浓度呈增长趋势.随着絮状污泥的生长,在5～10d,R1-R2中SVI升高,污泥沉降性变差,为及时排走沉降性差的悬浮生长型污泥,为附着型生长的污泥提供良好的环境,在第8d,将沉降时间由8min缩短为3min.此时,R2中因物理颗粒污泥的存在,沉降性能良好,污泥未大量流失;R1的沉降性能差,污泥大量流失,污泥浓度急剧下降,在 15d后才出现增长趋势.在快

速颗粒化的培养中,因采用短时间沉降来排掉悬浮生长型微生物,减少与附着生长型微生物的竞争,基本都会在运行初期出现污泥流失现象,但在后期会显著增长[23-24].由图 5可知,颗粒化期间,R2的污泥浓度从第8d开始就显著高于R1,到第25d时,R2中的污泥浓度约6300mg/L,而R1只有3200mg/L左右.说明物理颗粒污泥,在颗粒化过程中,可保持良好的沉降性能,减少污泥流失,增加污泥浓度.

图5 污泥浓度变化Fig.5 MLSS profile

2.3 生物活性

由图6可知,运行初期,接种脱水污泥的R2,其COD去除率未明显小于R1,说明脱水对污泥活性未造成明显影响.韩丰波在以厌氧脱水污泥为接种污泥促进厌氧颗粒化时,也发现脱水未对厌氧污泥的活性有很大影响[16].由图7可知,在运行后期R2的TN去除率明显高于R1,R2近70%,而R1为55%左右,因为R2中的颗粒污泥多且粒径大,可以限制氧的传递,为反硝化提供所需的缺氧环境,R2中的有6.8%的污泥大于1.0mm,而R1中没有,而Wang等人[25]提到只有颗粒粒径大于 1.0mm时,污泥内部的氧传质才受明显限制,形成较好的缺氧环境.而R2的COD去除率效果未明显优于 R1,两者的去除率都可达95%以上,虽然R2中污泥浓度高,但有机物在颗粒内部的传递受限,且由劳-麦方程可知,当有机物浓度低时,反应速率主要受限于有机物浓度,而不是微生物量.

图6 COD去除效果Fig.6 COD removal performance

图7 TN去除效果Fig.7 TN removal performance

2.4 TN去除效果对比

在第25d,将R1和R2中的污泥各等分成两组,一组用于对比R1和R2在同MLSS(3000mg/L)时的TN去除效果(图8(a)),以判断污泥粒径对脱氮效果的影响;另一组不做处理继续培养观察两者粒径、污泥浓度变化和溶解氧(DO)的变化,并在31d时,取两者0.7～1.5mm之间的颗粒态污泥,在同MLSS(5000mg/L)下进行TN去除效果对比(图8(b)).

结果表明,在相同 MLSS不同粒径的情况下,R2的TN去除效果明显优于R1,而同MLSS同粒径范围时 TN去除效果差别不大,表现为好氧颗粒污泥的脱氮效果与粒径有关,安鹏等的试验结果表明,在一定范围内,颗粒越大脱氮效果越好,1.0～1.5mm范围内的颗粒污泥脱氮效果要优于0.5～1.0mm和1.5mm以上的颗粒污泥[26].经过

31d的培养,R1中的污泥浓度与粒径(图2)一样在逐步接近 R2,31d时 R2中的 MLSS达到4500mg/L左右,而R2只增长到6700mg/L左右(此数据未在图 5中给出),综上说明以物理颗粒污泥为接种污泥主要是加快了颗粒化进程;此时进水后2h测DO,R1为7.1mg/L,R2为6.3mg/L,虽然污泥浓度的不同导致两者 DO有较明显的差距,但DO浓度远高于同步硝化反硝化所需的低DO浓度(＜4mg/L[27]),说明前期R2脱氮效果优于 R1主要是因为颗粒污泥粒径较大,而 Bella等[28]研究也表明,在高 DO(7～8mg/L)的条件下,颗粒平均粒径大于1.5mm的好氧颗粒污泥系统依然有良好的脱氮效果.

图8 同MLSS不同粒径和同MLSS同粒径下脱氮效果Fig.8 Comparison of TN removal performance at both same and different granular sizes in the same MLSS concentration.

2.5 脱水污泥颗粒化机理

在污泥颗粒化中,EPS起到桥联粘结作用,当利用药剂将PN或PS水解后,颗粒污泥会发生破碎[5].通过污泥脱水,克服水化膜等,使EPS发生紧密接触,充分发挥其粘结作用,使污泥在形态上首先成为具有一定强度和活性的物理颗粒污泥.物理颗粒污泥作为接种污泥,除起到诱导核的作用外,其本身也在经历一个由物理性颗粒污泥到成熟好氧颗粒污泥转变的过程,图3可以说明此点.图9为R2中初始物理颗粒污泥和成熟颗粒污泥的电镜图,由图 9(a)可知,初始物理颗粒污泥结构紧密,没有丰富的孔隙;而图9(b)中的成熟颗粒污泥,由其截面可知,存在丰富的孔隙,说明作为诱导核的物理颗粒污泥,其结构也发生了变化,变得多孔适合微生物生长.

图9 物理颗粒污泥和成熟颗粒污泥的扫描电镜图Fig.9 SEM of physical and mature granule sludge

由图10中EPS的变化可知,1～10d内,R1中的EPS呈上升趋势,而R2中颗粒态污泥的EPS先减少,后又增加.第 1～5d,胞外多糖(PS)由18.8mg/L降低到15.3mg/L,而胞外蛋白质(PN)由21.8mg/L降低到19.4mg/L,说明初始物理颗粒污泥内部紧密传质差,缺少营养,而EPS作为碳源被微生物消耗[19,29],且主要消化的是 PS.颗粒内部的反硝化菌等在消化EPS的同时产气,在部分微生物和EPS的消融及气体的溢出作用下,营养传输孔道慢慢形成,物理颗粒污泥逐步转变为成熟的颗粒污泥,图11反映出其过程.此外,从图9可知,在第5d～10d时,PN量大大增加,PN/PS由1.16升至1.31, PN为疏水性,而PS为亲水性,PN/PS的增加有利于颗粒化[8].

图10 1～10d的PN与PS变化Fig.10 The change of PN and PS from day 1 to day 10

在上述过程中,脱水后污泥接触紧密,在疏水作用、范德华力和 EPS的桥联粘结等作用下不易破碎,起到了一个物理化学“传质”过程,在后续微生物的作用下(EPS组分及含量的变化,微生物信号分子的调控),该物理化学“传质”过程慢慢成为生物“传质”,形成成熟好氧颗粒污泥.此外,脱水后微生物间的距离大大缩短,微生物间的信息交流和物质传递过程也可能被大大增强,加快颗粒化.

图11 物理颗粒污泥内部营养孔道的形成过程Fig.11 The formation of nutrient pores inside physical granule

3 结论

3.1 以物理颗粒污泥作为接种污泥,在20d内完成了颗粒化,与正常培养出颗粒污泥物理性质相似.第20d时,接种物理颗粒污泥的R2,粒径大于0.2mm的颗粒为90.7%,R1为26.7%,且R2中有6.8%的颗粒大于1.5mm,R1中没有.

3.2 在 25d的培养下,R2中的 MLSS达到6300mg/L,R1为3200mg/L.两者COD去除都大于95%,但TN去除率差别明显,R2可达70%,R1为55%,其主要原因为R2中的污泥粒径大于R1.

3.3 物理颗粒污泥在好氧污泥颗粒化过程中,一方面经过曝气剪切后能有 39.8%的粒径大于0.2mm的物理颗粒污泥作为诱导核,为微生物提供附着生长点;另一方面通过物理颗粒污泥内部的EPS內源消化和反硝化产气,促使营养传输孔道的形成.

[1] Adav S S, Lee D J, Show K Y, et al. Aerobic granular sludge：Recent advances [J]. Biotechnology Advances, 2008,26(5)：411-423.

[2] Ni B, Yu H. Mathematical modeling of aerobic granular sludge： A review [J]. Biotechnology Advances, 2010,28(6)：895-909.

[3] Gao D, Liu L, Liang H, et al. Aerobic granular sludge：characterization, mechanism of granulation and application to wastewater treatment. [J]. Critical Reviews in Biotechnology, 2011,31(2)：137-152.

[4] Liu Y, Xu H, Yang S, et al. Mechanisms and models for anaerobic granulation in upflow anaerobic sludge blanket reactor [J]. Water Research, 2003,37(3)：661-673.

[5] Caudan C, Filali A, Spérandio M, et al. Multiple EPS interactions involved in the cohesion and structure of aerobic granules [J]. Chemosphere, 2014,117：262-270.

[6] Sheng G, Yu H, Li X. Extracellular polymeric substances (EPS) of microbial aggregates in biological wastewater treatment systems：A review [J]. Biotechnology Advances, 2010,28(6)：882-894.

[7] More T T, Yadav J S S, Yan S, et al. Extracellular polymeric substances of bacteria and their potential environmental applications [J]. Journal of Environmental Management, 2014, 144：1-25.

[8] 蔡春光,刘军深,蔡伟民.胞外多聚物在好氧颗粒化中的作用机理 [J]. 中国环境科学, 2004,24(5)：623-626.

[9] Liu Z, Liu Y, Kuschk P, et al. Poly aluminum chloride (PAC) enhanced formation of aerobic granules： Coupling process between physicochemical–biochemical effects [J]. Chemical Engineering Journal, 2016,284：1127-1135.

[10] Sajjad M, Kim K S. Studies on the interactions of Ca2+and Mg2+with EPS and their role in determining the physicochemical characteristics of granular sludges in SBR system [J]. Process Biochemistry, 2015,50(6)：966-972.

[11] Konczak B, Karcz J, Miksch K. Influence of calcium, magnesium, and iron ions on aerobic granulation [J]. Appl. Biochem. Biotechnol., 2014,174(8)：2910-2918.

[12] 刘 丽,任婷婷,徐得潜,等.高强度好氧颗粒污泥的培养及特性研究 [J]. 中国环境科学, 2008,28(4)：360-364.

[13] Gao D, Liu L, Liang H, et al. Comparison of four enhancement strategies for aerobic granulation in sequencing batch reactors [J]. Journal of Hazardous Materials, 2011,186(1)：320-327.

[14] Liu Y, Tay J. Fast formation of aerobic granules by combining strong hydraulic selection pressure with overstressed organic loading rate [J]. Water Research, 2015,80：256-266.

[15] 高景峰,郭建秋,陈冉妮,等.SBR反应器排水高度与直径比对污泥好氧颗粒化的影响 [J]. 中国环境科学, 2008,28(6)：512-516.

[16] 韩丰波.厌氧颗粒污泥的快速培养技术及保活储存方法研究[D]. 杨凌：西北农林科技大学, 2008.

[17] Zhang B, Chen Z, Qiu Z, et al. Dynamic and distribution of ammonia-oxidizing bacteria communities during sludge granulation in an anaerobic–aerobic sequencing batch reactor [J]. Water Research, 2011,45(18)：6207-6216.

[18] Tay J H, Liu Q S, Liu Y. Characteristics of aerobic granules grown on glucose and acetate in sequential aerobic sludge blanket reactors. [J]. Environmental Technology, 2002,23(8)：931-936.

[19] 张云霞,季 民,李 超,等.好氧颗粒污泥胞外聚合物(EPS)的生化性研究 [J]. 环境科学, 2008,29(11)：3124-3127.

[20] de Kreuk M K, Kishida N, van Loosdrecht M C M. Aerobic granular sludge – state of the art [J]. Water Science & Technology, 2007,55(8/9)：75-81.

[21] Verawaty M, Pijuan M, Yuan Z, et al. Determining the mechanisms for aerobic granulation from mixed seed of floccular and crushed granules in activated sludge wastewater treatment [J]. Water Research, 2012,46(3)：761-771.

[22] Pijuan M, Werner U, Yuan Z. Reducing the startup time of aerobic granular sludge reactors through seeding floccular sludge with crushed aerobic granules [J]. Water Research, 2011,45(16)：5075-5083.

[23] Huang L, Yang T, Wang W, et al. Effect of Mn2+augmentation on reinforcing aerobic sludge granulation in a sequencing batch reactor [J]. Appl. Microbiol. Biotechnol., 2012,93(6)：2615-2623.

[24] He-Long Jiang J T Y L. Ca2+augmentation for enhancement of aerobically grown microbial [J]. Biotechnology Letters, 2003, 25(2)：95-99.

[25] Wang Z W, Li Y, Liu Y. Mechanism of calcium accumulation in acetate-fed aerobic granule [J]. Appl. Microbiol. Biotechnol., 2007, 74(2)：467-473.

[26] 安 鹏,杨凤林,张捍民,等.不同粒径好氧颗粒污泥的性质比较[J]. 给水排水, 2007,33(S1)：45-49.

[27] 荣宏伟,张朝升,彭永臻,等.DO对SBBR工艺同步硝化反硝化的影响研究 [J]. 环境科学与技术, 2009,32(8)：16-19.

[28] Bella G D, Torregrossa M. Simultaneous nitrogen and organic carbon removal in aerobic granular sludge reactors operated with high dissolved oxygen concentration [J]. Bioresource Technology, 2013,142(8)：706-713.

[29] 张兰河,徐恒铎,庞香蕊,等.低温下碳源对同步硝化反硝化的影响 [J]. 化学工程, 2013(4)：11-15.

Enhancing aerobic granulation by seeding dewatered sludge.

WANG Liang-jie, ZHAN Han-hui*, SUN Can (School of Environment Science and Spatial Informatics, China University of Mining and Technology, Xuzhou 221116, China). China Environmental Science, 2016,36(11)：3405～3411

Physical granular sludge formed by dewatering as seed sludge, significantly enhanced aerobic granulation. On day 20, there was 90% of sludge larger than 0.2mm in R2 seeded with physical granular sludge,and only 26.7% was in R1 seeded with flocculent sludge. The SVI of R2 maintained below 80mL/g meaning better settleability.Compared with 3200mg/L of MLSS in R1, R2 had a much higher MLSS at 6300 mg/L on day 25.In the whole process, COD removal rate of both reactor exceeded 90%, suggesting sludge activity was not obviously decreased by dewatering, but TN removal rate was about 70% in R2 superior than the 55% in R1on account of the lager particles size in R2. Experienced 5 days shearing, 39.8% of physical granular sludge were still larger than 0.2 mm providing plentiful cores for aerobic granulation, and nutrition transmission channel was formed inside physical granular sludge by endogenous digestion of EPS and gas escaping of denitrification.

aerobic granulation；physical granular sludge；core；EPS endogenous digestion

X703.5

A

1000-6923(2016)11-3405-07

王良杰(1991-),男,山东寿光人,中国矿业大学硕士研究生,主要从事污泥颗粒化研究.

2016-03-07

国家自然科学基金资助项目(51574238);中国矿业大学大学生创新创业基金立项大学生创新项目(201562)

* 责任作者, 教授, zhanhhh@263.net